目前普通生活污水生物處理技術已趨于成熟，而工業廢水、垃圾滲濾液等特殊污水的生物處理技術尚未成熟。垃圾滲濾液為垃圾填埋過程中滲濾出來的水，屬于高COD、高氨氮、難降解有機污水，其處理難度大，投資和運行費用高，很多垃圾填埋場沒有采取有效處理措施，極大影響了水生態環境。筆者對短程硝化反硝化工藝處理垃圾滲濾液的脫氮效果及影響因素進行了研究。與全程硝化相比，短程硝化可以減少25%的氧耗，節省40%的有機碳源，而且亞硝態氮的反硝化速率通常比硝態氮的高63%左右，反應歷程可加快約4.3倍。因此，實現穩定的短程硝化反硝化是提高滲濾液生物處理效率的有效途徑。

為維持穩定的短程硝化過程，必須降低亞硝酸鹽的氧化速率，提高氨氧化速率，氧化速率影響因素包括pH、溶解氧（DO）、溫度、水力停留時間、游離氨（FA）和游離亞硝酸（FNA）等，其中FA與FNA是維持系統穩定短程硝化的主要影響因素。FA和FNA對硝化反應類型的影響主要是通過對氨氧化菌（AOB）和亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的選擇性抑制實現的。處理垃圾滲濾液時系統能穩定維持短程硝化過程的關鍵在于前期FA及后期FNA對NOB活性的輪流抑制且幾乎不影響AOB活性。已有研究表明，FA對NOB的抑制質量濃度為0.1~1.0mg/L，對AOB的抑制質量濃度為10~150mg/L，當FA達到6mg/L時幾乎可完全抑制NOB的生長。FNA達到0.011mg/L時，可對NOB代謝過程產生較明顯的抑制，0.023mg/L時幾乎完全抑制NOB的活性，而當FNA達到0.50mg/L左右時AOB仍具有較高的生物活性。

1試驗材料與方法

1.1試驗裝置

試驗裝置見圖1，由1個前置的缺氧SBR反硝化反應器與1個好氧SBR硝化反應器組成。垃圾滲濾液在進水箱中與以一定回流比回流的硝化液混合后進入缺氧SBR反應器，充分利用原液中的COD進行反硝化脫氮，出水進入好氧SBR反應器進一步降解COD并進行短程硝化反應。試驗所用缺氧SBR與好氧SBR反應器均由有機玻璃制成，呈圓柱體，內徑分別為150、200mm，有效容積分別為16、50L。

圖1試驗裝置

1.2試驗用水與接種污泥

所用垃圾滲濾液取自沈陽市老虎沖垃圾填埋場，其主要污染物為COD15000~18000mg/L，BOD5000~9000mg/L，NH3-N1600~2200mg/L，pH=7.6~8.5，堿度6000~10000mg/L。

好氧SBR反應器內活性污泥取自沈陽市北部污水處理廠二沉池，污泥質量濃度為3000mg/L左右，經過一段時間的馴化培養，逐步成為適應降解垃圾滲濾液特殊水質的成熟活性污泥。

1.3試驗方法與參數控制

試驗通過控制曝氣量調整好氧SBR反應器內的溶解氧濃度，維持好氧SBR反應器的穩定短程硝化過程，以提高系統對原液中相對不足的BOD利用率。通過控制硝化液回流比及好氧SBR反應器出流比調整氨態氮、亞硝態氮及硝態氮的初始濃度，測定反應器中氨氮的硝化效果、硝化液的反硝化效果、1個周期內氮的轉化情況及亞硝態氮積累率。

好氧SBR反應器采用球冠形微孔純鈦曝氣盤鼓風曝氣，通過轉子流量計控制反應器內DO為1.0～1.5mg/L；試驗在室溫下進行，溫度保持在15～25℃，控制系統反應周期為10h，進水pH維持在8.0左右，回流比為50%。

2結果與討論

2.1初始氨氮對亞硝態氮積累的影響

試驗考察了初始氨氮對亞硝氮積累率的影響，見圖2。

 
圖2不同初始氨氮下亞硝氮積累情況

由圖2可見，通過控制初始氨氮的質量濃度，能達到短程硝化啟動控制的目的。當初始氨氮較低時（＜200mg/L），好氧SBR反應器內硝化類型為全程硝化，隨著初始氨氮的不斷增加，亞硝氮積累率逐漸上升。分析原因可能是氨氮及pH的增加導致FA逐漸升高，對NOB的抑制作用越來越明顯，亞硝態氮積累率逐漸提高。其中FA與FNA質量濃度計算式〔5〕：

第16周期時，初始氨氮達到300mg/L左右，亞硝態氮積累率躍升到60%左右，硝化類型逐步轉變為短程硝化。此后隨著初始氨氮的繼續增加，亞硝態氮積累率進一步提高。由試驗結果可見初始氨氮濃度對好氧SBR短程硝化的啟動與維持影響較大。

2.2FA與FNA的交替抑制作用

本試驗中當初始氨氮平均由200mg/L增大到300mg/L時，硝化類型由全程硝化轉化為短程硝化。

因此，分別對初始氨氮約為200、300mg/L時好氧SBR反應器1個周期內的氮轉化情況進行全程監測，并進行比較。

2.2.1初始氨氮為200mg/L

初始氨氮為200mg/L時，好氧SBR1個周期內的氮轉化情況見圖3。如圖3所示，在開始曝氣的3h內，亞硝態氮積累率大幅上升并維持在60%以上，隨后積累率開始逐步下降。分析原因可能是一開始初始氨氮較高，FA對NOB的抑制作用較明顯，但隨著反應的進行，氨氮逐漸降低，FA對NOB的抑制作用逐漸減弱，短程硝化逐漸被破壞。為了更清楚地了解反應器內FA與FNA的轉化情況，全程監測了1個反應周期內FA與FNA的變化情況，結果見圖4。

圖3初始氨氮為200mg/L時，1個周期內的氮轉化情況

 
圖4初始氨氮為200mg/L時，1個周期內FA與FNA的變化情況

試驗結果表明，一開始FA質量濃度達到7.6mg/L，隨著硝化反應的進行，FA在3h處降到0.7mg/L，NOB活性得到較大恢復，亞硝態氮積累率迅速降低到50%以下，7h時積累率降低速率變慢，可能是出現了FNA對NOB活性的抑制。值得注意的是，在反應后期階段，雖然短程硝化被破壞，而且在過曝氣狀態下亞硝態氮濃度也一直緩慢降低，但FNA一直保持上升趨勢，原因是隨著堿度的消耗，pH緩慢降低。

2.2.2初始氨氮為300mg/L

初始氨氮為300mg/L時，好氧SBR在1個周期內的氮轉化情況見圖5。如圖5所示，前2h內硝化速率較慢，隨后加快，亞硝氮積累率一開始大幅提升，之后穩定在60%左右。分析原因可能是一開始AOB也受到FA一定程度的抑制，氨氮氧化速率較慢，隨后氨氮降低，對AOB的抑制作用減弱；當反應進行到4h時，氨氮降到100mg/L左右，對NOB的抑制作用也開始明顯減弱，此時亞硝氮質量濃度為110mg/L左右，FNA開始嚴重抑制NOB活性，此后亞硝態氮幾乎保持不變，硝態氮緩慢提高。

圖5初始氨氮為300mg/L時，1個周期內的氮轉化情況

繼續對初始氨氮為300mg/L時1個反應周期內FA與FNA的變化情況進行全程監測，見圖6。

 
圖6初始氨氮為300mg/L時，1個周期內FA與FNA的變化情況

由圖6可知，一開始FA為12.6mg/L，對AOB有一定抑制作用，隨著硝化反應的進行，pH隨氨氮及堿度的減少而降低，FA濃度逐漸下降，對AOB活性抑制作用解除，而此時NOB活性依然被FA抑制；4h時氨氮降到100mg/L左右時，測定pH為7.20，FA降低到約0.5mg/L，對NOB的抑制作用明顯減弱，此時FNA質量濃度已達到0.02mg/L，開始抑制NOB的代謝過程，并且其濃度隨著亞硝態氮的增大及pH的降低而繼續增大，抑制作用越來越明顯�？梢娡ㄟ^FA與FNA的協同選擇抑制作用能啟動并維持穩定的短程硝化過程。試驗中還得出pH對硝化類型有極大影響，導致反應后期階段雖然pH降低得很慢，亞硝氮的增量也很少，但FNA的增大速率幾乎保持不變。

2.3出水比對好氧SBR硝化效果的影響

對好氧SBR反應器采用不同出水比的硝化效果進行了比較與探討。出水比分別取占反應器容積的1/10、2/10、3/10、4/10、5/10、6/10、7/10，SBR反應器內保留的硝化液中硝態氮維持在60mg/L左右，亞硝態氮維持在160mg/L左右，進水氨氮維持在約456.27mg/L，進水以一定比例與預留的好氧硝化液混合后進行曝氣。

結果發現不同出水比下系統對氨氮的去除率始終維持在85.82%以上。當出水比較小時（1/10～2/10），亞硝氮積累率維持在70%以上；出水比升高到3/10～4/10時，亞硝氮積累率開始下降，短程硝化被破壞；當出水比繼續增大到5/10以上時，亞硝氮積累率開始上升并維持在60%以上。分析原因可能是當出水比較小時，初始亞硝氮在80mg/L以上，此時主要依靠FNA對NOB的抑制作用維持穩定短程硝化，而出水比增大到3/10～4/10時，FNA質量濃度降低到0.01mg/L以下，已無法有效抑制NOB，亞硝酸鹽逐漸被氧化成硝酸鹽；當出水比繼續增大到5/10以上時，初始pH與氨氮均較高，初始FA質量濃度達到3.85mg/L以上，能通過前期FA與后期FNA的協同抑制作用維持穩定短程硝化。具體參見http://www.jianfeilema.cn更多相關技術文檔。

為提高系統處理效率，試驗出水比維持＞6/10，只有當進水初始氨氮極高（>900mg/L），初始FA對AOB產生強烈抑制作用導致系統失去硝化效果時，才考慮使用小比例出流。

3結論

（1）初始氨氮濃度對好氧SBR反應器的硝化類型產生極大影響，當初始氨氮由約200mg/L增至約300mg/L時，系統由全程硝化轉化為短程硝化。

（2）在1個反應周期內，前期FA及后期FNA對NOB的交替抑制作用是系統啟動并維持穩定短程硝化過程的關鍵。

（3）當好氧SBR反應器采用部分出水出流，進水氨氮為456.27mg/L時，出水比較大（≥5/10）或較�。�1/10～2/10），都有利于系統維持短程硝化過程的穩定運行。